【摘要】通過有限元軟件COMSOL Multiphysics耦合“達(dá)西定律”和“多孔介質(zhì)中稀物質(zhì)傳遞”物理場建立氯化物污染物穿過土-膨潤土隔離墻或GCL-膨潤土復(fù)合隔離墻系統(tǒng)的二維遷移模型。模型考慮污染源濃度沿深度非均勻變化和隨時間呈指數(shù)衰減，研究服役期內(nèi)隔離墻氯化物遷移規(guī)律，并對土-膨潤土隔離墻/GCL-膨潤土復(fù)合隔離墻進(jìn)行關(guān)鍵參數(shù)分析。結(jié)果表明：（1）嵌入土-膨潤土隔離墻后，氯化物濃度逐年減小，主要分布在含水層內(nèi)；（2）土-膨潤土隔離墻到污染源距離越遠(yuǎn)，在土-膨潤土墻內(nèi)的氯化物濃度越大；（3）GCL厚度變化對氯化物濃度幾乎無影響。此外，GCL位置越靠近土-膨潤土墻左側(cè)，墻內(nèi)峰值濃度越大。

【關(guān)鍵詞】填埋場； 土-膨潤土墻； GCL； 二維遷移； 數(shù)值模擬

【中圖分類號】X131.3【文獻(xiàn)標(biāo)志碼】A

［定稿日期］2022-11-01

［作者簡介］王新洋（1999—），男，碩士，研究方向為地下污染物遷移與數(shù)值模擬。

0 引言

生活垃圾衛(wèi)生填埋場泄漏造成地下水和周圍土壤污染已經(jīng)成為全球性問題［1-4］。為控制地下水流速和阻斷污染物遷移保護(hù)周圍環(huán)境，隔離墻在現(xiàn)場得到了廣泛應(yīng)用。土-膨潤土材料具有高吸附能力、低滲透性、價格便宜和施工方便等優(yōu)勢，被廣泛用于隔離墻的回填材料［5］。但當(dāng)遇到極端或復(fù)雜條件時，如循環(huán)濕干、循環(huán)凍融，填充材料可能會顯著增加水力傳導(dǎo)性，導(dǎo)致無法阻止污染物的遷移［6-8］。為了解決這一問題，目前在膨潤土防滲墻中嵌入水力傳導(dǎo)率不大于5×10-11" m/s的鈉基膨潤土防水墊（Geosynthetics Clay Liner， GCL），從而形成復(fù)合GCL隔離墻。GCL為搭接連接，是現(xiàn)有防水材料中施工工藝最簡單的，常用于施工現(xiàn)場［9］。

不少學(xué)者對土-膨潤土墻進(jìn)行試驗。Ruffing和Evans［10］在防滲墻上進(jìn)行現(xiàn)場試驗對防滲墻的性能進(jìn)行了評估，結(jié)果表明，滲透系數(shù)隨有效圍應(yīng)力的增大而減小。Wang等［11］采用間歇式和柱式試驗研究了Pb（II）在黃土改性土壤-膨潤土（LSB）中的吸附和遷移行為，結(jié)果表明，Pb（II）首先吸附在黃土上，直到其吸附量達(dá)到最大值。Ghomari等［12］對通過室內(nèi)試驗金屬元素在砂土/膨潤土屏障中的遷移進(jìn)行了研究，結(jié)果表明，砂土/膨潤土屏障對金屬元素去除率可達(dá)99%。準(zhǔn)確計算通過防滲墻的污染物運(yùn)移狀況，對于評估補(bǔ)救和確定恢復(fù)含水層所需的時間具有重要意義，而不準(zhǔn)確的模擬可能會錯過最佳的補(bǔ)救時機(jī)［13］。因此，一些學(xué)者通過解析解和數(shù)值模擬來評估污染物通過垂直防滲墻的運(yùn)移。Li等［14］基于Robin邊界條件提出了污染物穿過防滲墻的一維解析解，并給出防滲墻厚度和使用壽命的設(shè)計圖。然而未考慮含水層的影響。Yan等［15］基于非均勻污染濃度提出了防滲墻和含水層雙層系統(tǒng)中有機(jī)污染物運(yùn)移的二維解析解并通過數(shù)值模擬研究污染物運(yùn)移規(guī)律。研究表明，與污染源非均勻分布的二維模型相比，一維模型的計算結(jié)果更為保守；當(dāng)污染物的半衰期小于4年時，生物降解將成為主要過程，并顯著提高屏障系統(tǒng)的性能。Ding等［16］基于污染源濃度沿深度的不均勻分布提出了過渡層、防滲墻和含水層三層系統(tǒng)中有機(jī)污染物運(yùn)移的二維解析解。結(jié)果表明，以往的一維污染物遷移解低估了污染范圍，而高估了遷移距離。增加過渡層厚度比增加壁面厚度能更有效地減少壁面出口污染物的累積質(zhì)量排放。然而，上述研究假設(shè)場地地下水同一速度且恒定不變，不符合實際。

不少學(xué)者結(jié)合實際工程使用有限元軟件分析填埋場污染物遷移。徐亞等［17］采用Landsim-HELP耦合模型進(jìn)行滲漏源強(qiáng)度和污染組分遷移轉(zhuǎn)化計算，并將其用于山西省某工業(yè)固體廢物填埋場滲漏風(fēng)險研究，分析了滲濾液長期滲漏對填埋場環(huán)境風(fēng)險的影響。王寶等［18］以某危險廢物填埋場為研究對象，運(yùn)用Visual Modflow建立填埋場地下水水流和溶質(zhì)運(yùn)移耦合模型，以地下水中Cr（VI）為特征污染物，對填埋場防滲層發(fā)生滲漏后，地面硬化、防滲墻和排水溝這3種污染控制措施對污染羽阻隔效果進(jìn)行模擬預(yù)測。王健男［19］以天津市某非正規(guī)垃圾填埋場為例，開展了環(huán)境調(diào)查和風(fēng)險評估，并對污染物運(yùn)移進(jìn)行了模擬計算，評價了采用六偏磷酸鈉和羧甲基纖維素鈉復(fù)合改性鈣基膨潤土的污染阻隔和重金屬離子吸附性能，并提出風(fēng)險管控方案。上述研究均未考慮污染源濃度隨時間的衰減。對于已被污染一定年限填埋場場地，目前很少有學(xué)者研究其用隔離墻修復(fù)的情況。

本文針對海南某生活填埋場基于現(xiàn)場實測數(shù)據(jù)首次考慮污染源在時間和深度上的變化，建立典型場地污染-修復(fù)二維模型?；谖廴緢龅貙崪y數(shù)據(jù)計算背景濃度，使用有限元軟件COMSOL Multiphysics耦合“達(dá)西定律”與“多孔介質(zhì)中的希物質(zhì)傳遞”板塊預(yù)測氯化物遷移并分析其規(guī)律。在此基礎(chǔ)上，對土-膨潤土隔離墻的厚度、位置、深度及水力傳導(dǎo)率和GCL復(fù)合隔離墻的GCL厚度和位置進(jìn)行參數(shù)分析，并對其提供設(shè)計思路。

1 研究區(qū)概況

1.1 填埋場工程概況

該生活垃圾填埋場位于海口市西南方向澄邁縣老城開發(fā)區(qū)。主要處理?？谑谐鞘猩罾俺芜~縣部分生活垃圾。場地東西向長約510.00 m，南北向?qū)捈s632.00 m，占地面積約21.3萬 m2，填埋場東側(cè)為水泥道路；西側(cè)為垃圾焚燒發(fā)電廠；南側(cè)為旱地，主要為灌木和零星雜樹分布；北側(cè)毗鄰南二環(huán)公路，南二環(huán)公路以北為滲濾液處理站（圖1）。

該填埋場是按照規(guī)范設(shè)計建設(shè)的無害化垃圾衛(wèi)生填埋場，庫區(qū)采用400 mm厚黏土+1.5 mm HDPE膜復(fù)合防滲系統(tǒng)，設(shè)計庫容303.74萬 m3，設(shè)計使用年限10年。該填埋場于2001年5月投入使用，2020年12月底關(guān)停，累計服務(wù)近20年，長期超負(fù)荷運(yùn)行導(dǎo)致填埋場存在較大的環(huán)境風(fēng)險及安全隱患，截止到2021年11月，經(jīng)測量，填埋場總庫容已達(dá)到450.43萬 m3，遠(yuǎn)超出設(shè)計庫容，形成高于南二環(huán)路地面約55 m的“垃圾山”（圖2）。

1.2 水文地質(zhì)條件

填埋場區(qū)屬熱帶季風(fēng)氣候北緣，受季風(fēng)影響大，光照充足，高溫多雨，月平均降雨50.3 mm，月平均氣溫在17.5～25.2 ℃之間。其所在地貌單元屬火山巖臺地，地形總體自東南向西北傾斜，地勢波狀起伏。由于垃圾堆填近20年，堆場呈現(xiàn)出中間高并向兩側(cè)梯度降低的趨勢，標(biāo)高66.48～113.46 m，高差46.98 m。場地土層自上而下分別為雜填土①層、粉質(zhì)黏土②層、玄武巖③層（強(qiáng)風(fēng)化玄武巖）、玄武巖④層（中等風(fēng)化玄武巖）、玄武巖④1層（微風(fēng)化玄武巖）、粉質(zhì)黏土④2層（巖石裂隙填充物）、凝灰?guī)r⑤層、玄武巖⑥層（中等風(fēng)化玄武巖）和玄武巖⑥1層（微風(fēng)化玄武巖層）。填埋場區(qū)域地下水主要賦存于強(qiáng)風(fēng)化的玄武巖③層、中風(fēng)化玄武巖④層。區(qū)域內(nèi)地下水主要為火山巖類孔洞裂隙水，含水巖組為強(qiáng)—中等風(fēng)化玄武巖、凝灰?guī)r。其主要接受大氣降水和地表水下滲的補(bǔ)給，整體向溝谷、低洼處排泄，以泉或人工開采方式排泄。整體流向為自南東流向北西，水位高差為21.34 m，水位埋深在28.81～ 54.50 m之間，相當(dāng)于高程范圍19.95～42.50 m之間，為玄武巖裂隙潛水含水層（圖3）。

1.3 地下水污染現(xiàn)狀

垃圾填埋場填埋區(qū)周邊存在較嚴(yán)重的地下水污染，污染擴(kuò)散方向與填埋場地下水流場基本一致，地下水污染羽主要從填埋區(qū)向西、西北及北面擴(kuò)散，填埋區(qū)東側(cè)亦有一定范圍的污染羽分布。2020年區(qū)域的地下水環(huán)境調(diào)查報告顯示，垃圾填埋場填埋庫區(qū)周邊區(qū)域地下水環(huán)境質(zhì)量狀況較差，綜合類別為V類。地下水環(huán)境中總硬度、溶解性總固體、耗氧量、亞硝酸鹽、總大腸菌群、氯化物、鈉、鐵、錳、鋁、鎘、鉛、總汞及氨氮等14項指標(biāo)均為V類（超Ⅳ類）指標(biāo)。2021年對該填埋場北部區(qū)域的監(jiān)測井檢測結(jié)果顯示，氯化物、溶解性總固體、耗氧量、氨氮、菌落總數(shù)特征因子濃度高于GB/T 14848-2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中的Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值，其中氯化物濃度高于Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值8倍。從巖土體各層滲透系數(shù)上看，上層第一層微風(fēng)化玄武巖和第二層微風(fēng)化玄武巖，都具備隔水層的作用，污染物受微風(fēng)化玄武巖④1的層阻隔作用，大部分積存在微風(fēng)化玄武巖層④1之上。

2 數(shù)值模型

本文結(jié)合Ding等和Rowe的污染源垂直分布和稀釋模型，以實測氯離子濃度為流入邊界初始濃度，結(jié)合地層數(shù)據(jù)和地下水位，對填埋場污染場地粉質(zhì)黏土②層、玄武巖③層、玄武巖④層、和玄武巖④1層中污染物在土-膨潤土墻、灌漿帷幕及GCL影響下的氯化物運(yùn)移規(guī)律進(jìn)行了研究（圖4）。隔離墻與水平底層垂直，X正方向為與水流方向一致，Z軸正方向沿深度方向。隔離墻處于下游且距離污染源位置3 m，土-膨潤土墻嵌入微風(fēng)化玄武巖2 m。此模型基于假設(shè)：①吸附是一個線性的平衡過程；②多孔介質(zhì)是各向同性的、均勻的、飽和的；③假定污染物濃度隨深度的不均勻分布，忽略了沿地下水的可能的水平變化，從而將問題簡化為二維；④假定污染物的吸附平衡為線性、瞬時和非競爭吸附。

2.1 特征污染物的選擇

溶解鹽與揮發(fā)性脂肪酸、低濃度重金屬和苯、甲苯和二氯甲烷等揮發(fā)性有機(jī)化合物，一起構(gòu)成城市固體廢物填埋場滲濾液的主要成分［20］。而在鹽成分中，氯化物是一種惰性污染物，其唯一重要衰減機(jī)制是稀釋，不會因沉淀、吸附或生物降解而衰減。地下水檢測報告顯示填埋場附近氯離子明顯超標(biāo)，又因為其惰性性質(zhì)可能導(dǎo)致氯離子成為危害填埋場周邊環(huán)境的持續(xù)性污染源，因此選擇氯離子為本次研究的特征污染物。本文只考慮氯化物的平流與擴(kuò)散-彌散。

2.2 控制方程

達(dá)西定律被用來研究地下水流速，見式（1）：

-ρ（x（KHx）+z（KHz））=Qm#（1）

式中：H為壓力水頭，（m）；K為水力傳導(dǎo)率，（m/s）；ρ為含水層中水溶液的密度，（kg/m3）；Qm為溶液的質(zhì)量源項，［kg/（m3s）］；x是到污染物距離，（m）；z是深度， （m）。

氯化物在多孔介質(zhì)的遷移主要受平流、擴(kuò)散-彌散作用的影響，其控制方程見式（2）。

Rd（θc）t=（θDx2cx2+θDz2cz2－θvxcx+θvzczλθc#（2）

式中：θ為多孔介質(zhì)的孔隙率；c為溶質(zhì)濃度，（mg/L）；t表示時間，（s）；Dx和Dz分別表示x和z主方向上的水動力彌散系數(shù)，（m2/s）；vx和vz分別表示x方向和z方向上的平均孔隙速度，（m/s）；λ為污染物衰減反應(yīng)的一階速率，（1/s）。其中水動力彌散系數(shù)為式（3）～式（5）。

Dx=De+αLv#（3）

Dz=De+αTv#（4）

De=τD0#（5）

式中：De為有效擴(kuò)散系數(shù)（m2/s）；τ為曲折因子；D0為污染物在水中的分子擴(kuò)散系數(shù)（m2/s）；v為滲流速度，（m/s）；αL為縱向彌散度（m）；αT為橫向彌散度，（m）。

2.3 邊界條件

入口邊界（左邊界）采用Dirichlet固定濃度邊界條件。入口濃度與時間和深度相關(guān)。濃度在深度上采用非均勻分布［16］，在時間上采用指數(shù)衰減［20］見式（6）～式（8）。

c（t，0，z）=cin（t，z）#（6）

cin（t，z）=p（t）q（z）#（7）

p（t）=c0e-λt#（8）

q（z）=e-0.5z-μσ2#（9）

式中：一階衰減系數(shù)λ和填埋場總的氯化物質(zhì)量mTC分別為：

λ=（q0c0A0/mTC）#（10）

mTC=（phρA0）#（11）

式中：c0是源區(qū)初始最大濃度，（mg/L）；cin是源區(qū)濃度，（mg/L）；q0是通過填埋場覆蓋層的滲透速率，（m/a）；A0是填埋場底部面積，（m2）；p是每單位質(zhì)量未壓實廢物所含氯化物質(zhì)量，（mg/kg）；h是填埋場平均堆填高度，（m）；ρ是填埋場的垃圾堆填密度，（kg/m3）；μ是數(shù)學(xué)期望；σ是方差。

上邊界、下邊界和出口（右邊界）均采用Neumann濃度梯度邊界條件［15，" 21-22］：

cz=0，z=0#（12）

cz=0，z=W#（13）

cx=0，x=L#（14）

假設(shè)場地的背景濃度為零。對于已運(yùn)行20年的填埋場場地濃度為c1見式（15）、式（16）。

c（0，x，z）=0#（15）

c（t=20a，x，z）=c1#（16）

層間界面滿足污染物濃度和通量連續(xù)性條件。

2.4 參數(shù)取值

根據(jù)地質(zhì)勘測報告，本模型取粉質(zhì)黏土、強(qiáng)風(fēng)化玄武巖、中風(fēng)化玄武巖和微風(fēng)化玄武巖，四層巖土平均厚度分別為7、3.71、14.23和5.16 m。模型寬度取50 m，水頭差為1 m。隔離墻厚度1 m，到污染源距離為3 m，嵌入微風(fēng)化玄武巖2 m深，土膨潤土右邊界安裝7 mm的GCL。在微風(fēng)化玄武巖④1以下采用了高壓帷幕灌漿技術(shù)，封堵風(fēng)化玄武巖孔隙，阻隔下滲滲瀝液的遷移通道。入口濃度大小與深度和時間有關(guān)，即p（t）q（z）。具體入口濃度參數(shù)見表1。按照CJJ 176-2012《生活垃圾衛(wèi)生填埋場巖土工程技術(shù)規(guī)范》規(guī)定最低要求，土-膨潤土墻、灌漿帷幕及GCL滲透系數(shù)分別為1×10-9、1×10-8及5×10-11 m/s［23］。填埋場區(qū)域地下水主要賦存于強(qiáng)風(fēng)化的玄武巖③層、中風(fēng)化玄武巖④層。據(jù)現(xiàn)場抽水試驗和壓水試驗測得現(xiàn)場巖土層的滲透系數(shù)見表2［24］。氯化物在水溶液中的擴(kuò)散系數(shù)為3.07×10-9 m2/s［25］。后面的參數(shù)分析基于此基礎(chǔ)模型。

3 數(shù)據(jù)分析

3.1 氯化物遷移規(guī)律分析

圖5是針對海南某生活填埋場氯化物泄露的遷移過程進(jìn)行預(yù)測和分析。根據(jù)現(xiàn)場檢測井對地下水檢測結(jié)果顯示，氯化物濃度高于GB/T 14848-2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值8倍為2 250 mg/L。據(jù)此，圖5（a）顯示填埋場在第20年最大氯化物濃度為2 250 mg/L的超標(biāo)背景濃度，模型兩側(cè)水頭差為1 m。由于微風(fēng)化玄武巖的水力傳導(dǎo)率較小使污染物較難穿透，因此污染羽主要分布在微風(fēng)化玄武巖上方和粉質(zhì)黏土下方。圖5（b）～圖5（d）描述了在第20年嵌入土膨潤土和灌漿帷幕后的第15年、30年和50年的氯化物濃度分布?？梢钥闯?，隔離墻兩側(cè)水頭差為1 m，氯化物整體濃度隨時間增長而逐漸下降。氯化物最大濃度值分別為1 682.2、1 426.7和1 073 mg/L，最大值位置向水流方向移動。強(qiáng)風(fēng)化玄武巖中的污染羽面積逐漸增大，且靠近土膨潤土墻的微風(fēng)化玄武巖上方中風(fēng)化玄武巖內(nèi)污染羽“缺口”越來越大。這是因為灌漿帷幕水力傳導(dǎo)率相對土-膨潤土墻高，地下水流更容易從灌漿帷幕滲透形成繞滲，向上的地下水流速度使污染羽向上遷移。

圖6（a）描述了深度為16.5 m處第20年、35年、50年及70年的氯化物濃度分布。第20年場地的氯化物濃度隨到污染羽距離越大而減小，減小速率越來約緩慢。第20年后嵌入了土-膨潤土和灌漿帷幕組成的隔離墻，可以明顯看到濃度隨時間逐漸下降，濃度最大值分別為2 250、1 682.1、1 426.5和1 011.7 mg/L，最大值對應(yīng)的距離為0、2.47、3.48和3.76 m。結(jié)果表明，隔離墻服役50年后，若不進(jìn)行其他處理，場地最大氯化物濃度下降約一半，但長期處于超標(biāo)狀態(tài)。此外，最大氯化物位置隔離墻服役50年后，僅移動3.76 m，可見防滲效果很好。第20年嵌入隔離墻后，氯化物濃度隨到污染源距離增大先增大然后減小再增大最后逐漸減小的三次變化過程，其中第一次濃度減小是因為地下水流在灌漿帷幕中發(fā)生繞滲帶動氯化物向上遷移。圖6（b）展示了不同時間下隔離墻右側(cè)X=4 m處氯化物濃度沿深度的分布情況。氯化物濃度沿著深度的增加線增大再減小。第20年、35年、50年和70年的濃度最大值分別為1 911.7、1 292.9、1 276.4和1 030.6 mg/L，對應(yīng)的深度位置分別是16.5、16.07、15.8和15.5 m。結(jié)果表明，不僅氯化物濃度最大值位置隨時間增加逐漸上移，而且整體濃度曲線也向上移動，這是因為地下水流沿灌漿帷幕繞滲在含水層有向上速度帶動氯化物向上遷移。

3.2 土膨潤土墻優(yōu)化設(shè)計

圖7給出四種不同情況下地下水流速度的變化?？梢钥吹剑?膨潤土墻水力傳導(dǎo)率越小時，墻附近的水流速度變化越大。無隔離墻以及三種土-膨潤土水力傳導(dǎo)率在場地的地下水流速最大值分別是6.72×10-7、1.22×10-8、2.55×10-9和1.46×10-9 m/s。土-膨潤土墻水力傳導(dǎo)率為1×10-8和1×10-10 m/s對應(yīng)最大速度分別是水力傳導(dǎo)率1×10-9 m/s的4.78倍和0.57倍。這表明，土-膨潤土墻水力傳導(dǎo)率越小，地下水流速越小且流速變化速率越小。土-膨潤土水力傳導(dǎo)率至少達(dá)到1×10-9 m/s才能有很好的防滲效果。

圖8顯示了水力傳導(dǎo)率分別為1×10-8 m/s和1×10-10 m/s的土-膨潤土墻服役50年后的場地氯化物濃度分布情況。對于圖8（a），模型場地內(nèi)污染羽面積很小，其污染羽主要集中在32～50 m范圍。圖8（b），土-膨潤土墻服役50年后濃度超過1 000 mg/L的污染羽主要集中在X=3～26 m內(nèi)。圖8（a）～圖8（b）與土-膨潤土墻水力傳導(dǎo)率為1×10-9 m/s的圖5（d）相比較，土-膨潤土水力傳導(dǎo)率越大，地下水流速越大，防滲效果越差，氯化物飄移得越快，污染范圍會更廣。結(jié)果表明，土-膨潤土泥漿墻的水力傳導(dǎo)率對污染物遷移的控制十分重要。

圖9（a）～圖9（c）分別描述了土-膨潤土墻服役50年后其厚度、嵌入深度及到污染源距離對氯化物遷移的影響。圖9（a）展示在深度16.5 m處氯化物濃度變化，氯化物濃度沿到污染源距離增大而兩次增大再減小，其間達(dá)到兩次峰值。明顯看出，土-膨潤土墻厚度越小，在30 m內(nèi)氯化物濃度越小，在30 m外其濃度更大。氯化物濃度第一個峰值均在土-膨潤土墻內(nèi)部。土-膨潤土墻厚度為0.6、0.8和1 m下最大濃度在第二個峰值處為1 036.4、1 017.5和988.6 mg/L，對應(yīng)位置為21.9、24.4和27.79 m。這表明土-膨潤土墻厚度越小，氯化物最大濃度值越小，到污染源距離越遠(yuǎn)。土-膨潤土墻厚度越大能更好阻斷污染物對流遷移。

圖9（b）展示土-膨潤土墻在不同水平位置下服役滿50年時Z=16.5 m處的氯化物濃度分布?？梢钥闯?，嵌入深度對28 m范圍內(nèi)濃度影響較大，超過28 m范圍的濃度幾乎相等。隨著到污染源距離增大，濃度峰值和谷值向右移，整體濃度也向右遷移。隔離墻位置為2 m、3 m和4 m的第一個濃度峰值都在土-膨潤土墻內(nèi)，分別為838.15 mg/L、1 011.75 mg/L和1168.15 mg/L，較均勻增大。不同位置下濃度谷值與第二峰值的變化較小。結(jié)果表明，增加隔離墻到污染源距離，氯化物濃度在土-膨潤土墻內(nèi)更大，這是由于隔離墻左側(cè)有更大面積污染羽，其遷移50年后，使土-膨潤土墻內(nèi)濃度更大。第一個峰值到谷值之間，隔離墻位置越遠(yuǎn)其氯化物濃度越大。相反，谷值到第二個峰值之間，隔離墻位置越遠(yuǎn)其氯化物濃度越小。

圖9（c）展示土-膨潤土墻在不同嵌入深度下服役滿50年時Z=16.5 m處的氯化物濃度分布?？梢杂^察到，兩個峰值濃度間濃度變化大，且第一個濃度峰值在土-膨潤土墻內(nèi)。土-膨潤土墻嵌入深度1 m、2 m和3 m下谷值為615.6 mg/L、705 mg/L和866.5 mg/L，對應(yīng)位置分別是8.3 m、8.57 m和7.9 m。結(jié)果表明，嵌入深度較小時，會有更大的繞滲水流速度帶動污染物向上遷移，使其濃度降低。嵌入深度越大，濃度峰值和谷值越大，峰值與谷值間濃度差越小。嵌入深度對谷值的影響程度大于峰值。

3.3 GCL-膨潤土復(fù)合隔離墻優(yōu)化設(shè)計

第20年時，嵌入GCL-膨潤土隔離墻和灌漿帷幕。圖10（a）～圖10（b）分別展示了不同GCL厚度和GCL安裝位置對氯化物濃度的影響。不同GCL厚度的變化對氯化物濃度幾乎無影響。濃度第一次峰值、谷值和第二次峰值分別約為1 024、701和1 037.2 mg/L，對應(yīng)的位置為3.7、8.3和21.8 m?？梢钥闯?，兩次峰值的濃度相近，第一次峰值的位置在土-膨潤土墻內(nèi)部。圖10 （b）中發(fā)現(xiàn)，除了土-膨潤土墻處氯化物濃度有變化，其余地方濃度幾乎無變化。GCL在土膨潤土墻右側(cè)、中間及左側(cè)的墻內(nèi)最高濃度分別為945.1、974.1和1 024.7 mg/L，對應(yīng)位置為3.72、3.725和3.694 m。結(jié)果表明，GCL位置越靠近土-膨潤土墻左側(cè)，峰值濃度越大，且峰值均在墻內(nèi)。

4 結(jié)論

本文基于海南某生活填埋場實測地形和地下水檢測數(shù)據(jù)建立了污染物二維遷移模型。此模型采用污染源隨時間稀釋和沿深度非均勻分布，同時考慮了氯化物的對流和彌散過程。對嵌入隔離墻場地的污染物遷移進(jìn)行了預(yù)測，并對土-膨潤土墻的水力傳導(dǎo)率、厚度、位置和嵌入深度進(jìn)行分析。并針對新型GCL復(fù)合隔離墻的GCL的厚度與位置作參數(shù)分析?；跀?shù)值結(jié)果，本文的研究總結(jié)：

（1）嵌入隔離墻后，污染羽主要分布在含水層中，且濃度逐年減小。地下水在灌漿帷幕形成繞滲，使靠近隔離墻右側(cè)的中風(fēng)化玄武巖底部氯化物濃度減小很快。

（2）滲透系數(shù)10-9" m/s的土-膨潤土隔離墻的地下水流速分別是10-10 m/s和10-8 m/s的0.57倍和4.78倍。此外，土-膨潤土隔離墻水力傳導(dǎo)率越高，污染物濃度下降得越快，污染范圍越廣。

（3）土-膨潤土墻厚度越小，氯化物最大濃度值越小，到污染源距離越遠(yuǎn)。隔離墻到污染源距離越遠(yuǎn)，在土-膨潤土墻內(nèi)的氯化物濃度越大。嵌入深度越大，濃度峰值和谷值越大，峰值與谷值間濃度差越小。

（4）GCL厚度的變化對氯化物濃度幾乎無影響。GCL位置越靠近土-膨潤土墻左側(cè)，在隔離墻內(nèi)峰值濃度越大。

參考文獻(xiàn)

［1］ 周睿，吳玲，簿絲，等.深圳簡易垃圾填埋場水土環(huán)境污染指標(biāo)識別［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2022，42（3）：1287-1294.

［2］ Bjerg P L，Tuxen N，Reitzel L A，et al. Natural Attenuation Processes in Landfill Leachate Plumes at Three Danish Sites ［J］. Ground Water，2009，49（5）：688-705.

［3］ Zhan T L T，Guan C， Xie H J，et al. Vertical migration of leachate pollutants in clayey soils beneath an uncontrolled landfill at Huainan，China：A field and theoretical investigation ［J］. Science of the Total Environment，2014，470：290-298.

［4］ Gu Z P，F(xiàn)eng K，Li Y H，et al. Microbial characteristics of the leachate contaminated soil of an informal landfill site［J］. Chemosphere，2022，287：132155.

［5］ Evans J C. Slurry walls for the rehabilitation of land disposal sites ［J］. Waste Management and The Environment，2002：421-430.

［6］ Malusis M A，Yeom S，Evans J C. Hydraulic conductivity of model soil-bentonite backfills subjected to wet-dry cycling［J］. Canadian Geotechnical Journal，2011，48（8）：1198-211.

［7］ Malusis M A，Mckeehan M D. Chemical compatibility of model soil-bentonite backfill containing multiswellable bentonite［J］. Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering，2013，139（2）：189-98.

［8］ Du Y J，F(xiàn)an R D，Reddy K R，et al. Impacts of presence of lead contamination in clayey soil-calcium bentonite cutoff wall backfills［J］. Applied Clay Science，2015，108：111-22.

［9］ 何順輝，尹國盛，安建杰，等. 新型GCL復(fù)合垂直防滲技術(shù)及其在填埋場的應(yīng)用［J］.環(huán)境衛(wèi)生工程，2020，28（3）：66-70.

［10］ Ruffing D，Evans J. In situ evaluation of a shallow soil bentonite slurry trench cutoff wall［J］. International Congress on Environmental Geotechnics，2010，13：758-763.

［11］ Wang Y Z，Chen Y m，Xie H J，et al. Lead adsorption and transport in loess-amended soil-bentonite cut-off wall［J］. Engineering Geology，2016，215：69-80.

［12］ Ghomari F，Bezzar A，Abdellaoui C. Study of the transfer of metallic elements through sand/bentonite layers［J］. European Journal of Environmental and Civil Engineering，2012，16：2-16.

［13］ Harte P T，Konikow L F，HORNBERGER G Z. Simulation of solute transport across low-permeability barrier walls［J］. Journal of Contaminant Hydrology，2006，85：247-270.

［14］ Li Y C，Chen G N，Chen Y m，et al. Design charts for contaminant transport through slurry trench cutoff walls［J］. Journal of Environmental Engineering，2017，143（9）：06017005.

［15］ Yan H X，Xie H J，Wang X Y，et al. A two-dimensional analytical model for organic contaminant transport in cutoff wall and aquifer system［J］. International Journal for Numerical and Analytical Methods in Geomechanics，2020，45（5）：631-347.

［16］ Ding X H，F(xiàn)eng S J，Zheng Q T，et al. A two-dimensional analytical model for organic contaminants transport in a transition layer-cutoff wall-aquifer system［J］. Computers and Geotechnics，2020，128：103816.

［17］ 徐亞，能昌信，劉峰，等. 填埋場長期滲漏的環(huán)境風(fēng)險評價方法與案例研究［J］. 環(huán)境科學(xué)研究，2015，28（4）：605-612.

［18］ 王寶，陳彬，竇桐桐，等. 干濕循環(huán)與垃圾滲濾液耦合作用下GCL防滲性能［J］. 中國環(huán)境科學(xué)，2020，40（2）：701-707.

［19］ 王健男. 某非正規(guī)垃圾填埋場環(huán)境調(diào)查評估及復(fù)合改性膨潤土阻隔特性研究［D］.天津：天津大學(xué)，2020.

［20］ Rowe R K，Quigley R m，Brachman R W I，et al. Barrier systems for waste disposal facilities ［M］. London：Taylor amp; Francis Books Ltd，2004.

［21］ Chen J S，Hsu SY，Li MH，et al. Assessing the performance of a permeable reactive barrier-aquifer system using a dual-domain solute transport model［J］. Journal of Hydrology，2016，543：849-860.

［22］ Chen J S，Liang C P，Liu CW， et al. An analytical model for simulating two-dimensional multispecies plume migration［J］. Hydrology and Earth System Sciences，2016，20：733-753.

［23］ 住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部. 生活垃圾衛(wèi)生填埋場巖土工程技術(shù)規(guī)范：CJJ 176-2012［S］. 北京：中國建筑工業(yè)出版社，2012.

［24］ Rowe R K，Abdelrazek A Y. Effect of interface transmissivity and hydraulic conductivity on contaminant migration through composite liners with wrinkles or failed seams ［J］. Canadian Geotechnical Journal，2019，56（11）：1650-1667.

［25］ Yaws C L. Handbook of Transport Property Data：Viscosity，Thermal Conductivity，and Diffusion Coefficients of Liquids and Gases ［M］. Houston：Inst of Chemical Engineers，1995.

［26］ 向銳，徐亞，劉景財，等. 基于敏感性分析的危險廢物填埋場工程和地質(zhì)屏障參數(shù)優(yōu)化［J］. 環(huán)境科學(xué)研究，2020，33（3）：643-651.

［27］ Frind E O，Hokkanen G E. Simulation of the Borden Plume using the alternating direction Galerkin Technique ［J］. Water Resources Research，1987，23（5）：918-930.

［28］ 劉增超，何連生，董軍，等.簡易垃圾填埋場地下水污染風(fēng)險評價［J］. 環(huán)境科學(xué)研究，2012，25（7）：833-839.

［29］ 國家環(huán)境保護(hù)局. 地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)： GB/T 14848－2017［S］.北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，2017.